• <tr id="yyy80"></tr>
  • <sup id="yyy80"></sup>
  • <tfoot id="yyy80"><noscript id="yyy80"></noscript></tfoot>
  • 99热精品在线国产_美女午夜性视频免费_国产精品国产高清国产av_av欧美777_自拍偷自拍亚洲精品老妇_亚洲熟女精品中文字幕_www日本黄色视频网_国产精品野战在线观看 ?

    PAC與PDMDAAC復(fù)合混凝劑去除高濁度水中有機(jī)氯

    2016-10-13 19:45:05賀建棟劉鵬宇張翠玲
    中國環(huán)境科學(xué) 2016年6期
    關(guān)鍵詞:絮體混凝劑混凝

    賀建棟,劉鵬宇,常 青,張翠玲

    ?

    PAC與PDMDAAC復(fù)合混凝劑去除高濁度水中有機(jī)氯

    賀建棟,劉鵬宇,常 青*,張翠玲

    (蘭州交通大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,甘肅 蘭州 730070)

    以聚合氯化鋁(PAC)和聚二甲基二烯丙基氯化銨(PDMDAAC)為原料制備復(fù)合混凝劑,采用強(qiáng)化混凝的處理方法,對(duì)高濁度水體中有機(jī)氯(OCPs)以及濁度去除效果進(jìn)行研究.考察了PAC-PDMDAAC復(fù)合比例、復(fù)合混凝劑投加量、水樣初始濁度、慢速攪拌時(shí)間、pH值等因素對(duì)濁度和OCPs去除效果的影響,結(jié)合絮體分形維數(shù)和Zeta電位對(duì)去除效果進(jìn)行驗(yàn)證.結(jié)果表明,復(fù)合比例對(duì)處理高濁水體中的OCPs以及濁度效果影響較大,PAC與PDMDAAC復(fù)合比例為5:1,投藥量為1mL/L,慢速攪拌時(shí)間為15min時(shí),OCPs和濁度去除率達(dá)到最佳;隨著初始濁度的升高,水體中OCPs的去除率也隨之增加,表明PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑更適用于高濁度水中OCPs和濁度的去除;復(fù)合混凝劑與其他混凝劑相比,其最佳pH值范圍較廣,當(dāng)pH值為4時(shí),OCPs和濁度去除率達(dá)到最佳.利用絮體分形維數(shù)和Zeta電位兩種表征手段對(duì)混凝效果進(jìn)行進(jìn)一步探討,說明了實(shí)驗(yàn)結(jié)果的正確性.

    高濁水體;OCPs;強(qiáng)化混凝;PAC-PDMDAAC

    有機(jī)氯農(nóng)藥(OCPs)作為一種特殊的化學(xué)合成品,由于具有“三致效應(yīng)”,成為全球需要優(yōu)先控制與削減的12類污染物之一[1-2].目前,對(duì)水中OCPs的處理方法主要集中在物理吸附法、化學(xué)氧化與還原法、生物降解法以及輻射處理法上[3].吸附法是將OCPs吸附在吸附劑表面實(shí)現(xiàn)去除,吸附材料有硅藻土、活性炭和硅膠等[4-7],但此方法技術(shù)成本高,吸附劑再生困難,且不能從根本上消除OCPs;化學(xué)氧化與還原法是在水樣中加入化學(xué)物質(zhì),使其與水中的OCPs發(fā)生氧化還原反應(yīng),達(dá)到去除的目的[8-9],但化學(xué)氧化與還原法運(yùn)行費(fèi)用較高,對(duì)反應(yīng)條件要求嚴(yán)格,同時(shí),易產(chǎn)生二次污染;生物降解法是利用微生物降解代謝有機(jī)物為無機(jī)物來對(duì)水體中的OCPs進(jìn)行處理.此方法所需工藝占地面積較大,對(duì)OCPs的處理能力較弱且存在著出水運(yùn)行不穩(wěn)定的缺點(diǎn),無法大規(guī)模對(duì)微污染水體中的OCPs進(jìn)行去除[10].輻射技術(shù)降解有機(jī)污染物利用電離輻射產(chǎn)生的多種自由基粒子,這些粒子與水中的OCPs發(fā)生反應(yīng),進(jìn)而實(shí)現(xiàn)去除的目的[11],其雖然可將OCPs徹底氧化消除且無有毒有害的副產(chǎn)物,但是目前就電子束的防護(hù)技術(shù)還不夠成熟,導(dǎo)致其潛在危害較大,經(jīng)濟(jì)成本較高,在實(shí)際中很少被采用[12-13].同時(shí),基于高濁度水體中泥沙濃度較高、水中泥沙比表面積大和吸附能力強(qiáng)的特性,若采用一般微污染水體的凈化工藝流程,均會(huì)有諸多不利因素的限制,如:由于大量泥沙落淤,造成生物生態(tài)的破壞或凈化效率的降低[14].針對(duì)以上方法在給水工藝中對(duì)OCPs處理的局限性,本課題組采用強(qiáng)化混凝,在不改變現(xiàn)有給水工藝的基礎(chǔ)上,對(duì)水體中的OCPs進(jìn)行去除[3].

    目前,聚合氯化鋁(PAC)和聚二甲基二烯丙基氯化銨(PDMDAAC)是國內(nèi)外給水系統(tǒng)中常用的混凝劑.PAC的優(yōu)點(diǎn)是它比傳統(tǒng)的鋁鹽混凝劑混凝效果好,且比有機(jī)高分子混凝劑的價(jià)格低廉.但是,在形態(tài)、聚合度及相應(yīng)的凝聚-混凝效果方面,PAC仍處于傳統(tǒng)鋁鹽混凝劑與有機(jī)高分子混凝劑之間,它對(duì)膠體物質(zhì)的吸附架橋能力比有機(jī)高分子混凝劑差很多,而且還存在對(duì)進(jìn)一步水解反應(yīng)的不穩(wěn)定性問題.另外,PAC在實(shí)際應(yīng)用中,存在著較有機(jī)高分子混凝劑投藥量高、產(chǎn)生的污泥量大等缺點(diǎn)[15].PDMDAAC混凝劑具有分子量大、產(chǎn)品穩(wěn)定性好、對(duì)膠體物質(zhì)的吸附架橋能力強(qiáng)、適用范圍廣、產(chǎn)生的污泥量少的優(yōu)點(diǎn),且PDMDAAC為陽離子型混凝劑,正電荷較強(qiáng),更有利于電中和作用,較無機(jī)混凝劑而言, PDMDAAC混凝效果更佳,但其缺點(diǎn)是價(jià)格高、最佳投藥范圍窄、水處理成本高等[16].為了更好的去除高濁度水體中的有機(jī)污染物,研究者將目光投向于混凝劑的復(fù)合,復(fù)合混凝劑具有無機(jī)混凝劑和有機(jī)混凝劑的優(yōu)點(diǎn),可以有效提高對(duì)水體中污染物的去除率[17-18].目前許多學(xué)者利用復(fù)合混凝劑處理濁度較低的水體,例如黃曼君等[19]利用PFS-PDMDAAC復(fù)合混凝劑對(duì)15.6~ 18.0NTU低濁度水體中藻類的去除進(jìn)行了研究,王萌萌等[20]利用PFS-PDMDAAC和PAC- PDMDAAC復(fù)合混凝劑處理的水樣濁度也僅為4.76~6.19NTU,而用復(fù)合混凝劑去除高濁度水體中有機(jī)物的研究較少.

    本研究模擬黃河蘭州段高濁水體的特性,將蘭州威立雅水務(wù)公司在混凝工藝中常用的無機(jī)混凝劑PAC和有機(jī)高分子混凝劑PDMDAAC按照一定方法進(jìn)行復(fù)合,制得PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑.對(duì)模擬水樣采用強(qiáng)化混凝的方法,完成對(duì)高濁水樣中的OCPs的去除,探討了影響混凝效果的各個(gè)因素以及確定最佳混凝條件,并結(jié)合絮體的分形維數(shù)和水樣Zeta電位對(duì)OCPs的去除效果進(jìn)行驗(yàn)證.

    1 材料與方法

    1.1 儀器與材料

    主要儀器:Varian CP-3800型氣相色譜儀(美國瓦里安公司),HACH2100P型便攜式濁度儀(美國哈希公司),Orion 828型pH測試儀(美國奧立龍中國公司),JB-2型恒溫磁力攪拌器(上海雷磁新經(jīng)有限公司),JJ-4A六聯(lián)同步自動(dòng)升降攪拌機(jī)(武漢恒嶺科技有限公司),Nano-ZS90型Zeta電位儀(英國馬爾文公司),CFX-1001型“咖啡象”數(shù)碼顯微影像分析儀(福州泉通電子有限公司).

    主要材料:有機(jī)氯農(nóng)藥標(biāo)準(zhǔn)品(含-HCH、-HCH、-HCH、-HCH、’-DDT、’-DDT、’-DDE、’-DDD,國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心),聚合氯化鋁工業(yè)級(jí)(PAC),聚二甲基二烯丙基氯化銨工業(yè)級(jí)(PDMDAAC),甲醇GR級(jí),正己烷GR級(jí),二氯甲烷GR級(jí),高嶺土CP級(jí),超純水(用哇哈哈純凈水代替).

    1.2 水樣的制備

    用量筒量取1L的自來水置于燒杯中,加入適量配制的5%高嶺土濁液,利用便攜式濁度儀測得其濁度并使其保持穩(wěn)定,然后加入1mL濃度為200ng/mL的農(nóng)藥標(biāo)準(zhǔn)品,靜止12h,使OCPs在水相和顆粒物之間達(dá)到動(dòng)態(tài)平衡分布,即配制為OCPs為200ng/L一定濁度的待處理水樣.

    1.3 PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑的制備

    用量筒精確量取100mL超純水移至三口瓶內(nèi),將三口瓶置于恒溫磁力攪拌器上,溫度保持20℃恒定,在中速攪拌狀態(tài)下加入一定量PAC攪拌5min;稱取一定量的PDMDAAC,同時(shí)量取100mL超純水,在50mL的小燒杯中,分3次使PDMDAAC完全溶解,并洗滌燒杯內(nèi)壁.恒溫磁力攪拌器保持高速攪拌的狀態(tài),將溶解的PDMDAAC溶液緩慢移入三口瓶內(nèi),將三口瓶密封以防止溶液接觸空氣,使溶液在高速攪拌狀態(tài)下攪拌3h,然后靜置24h,制備成PAC- PDMDAAC固含量為0.8mg/mL的復(fù)合混凝劑備用.

    1.4 混凝實(shí)驗(yàn)

    將制備好的待處理水樣置于六聯(lián)攪拌機(jī)上,設(shè)定程序1為160r/min,攪拌時(shí)間為2min,程序2為160r/min,攪拌時(shí)間為2min,程序3為40r/min,攪拌時(shí)間為15min,復(fù)合混凝劑投加點(diǎn)為程序2開始0.5min時(shí).當(dāng)攪拌完成后,將水樣靜置10min后,測定其上清液濁度,然后將上清液經(jīng)過固相萃取裝置萃取,用5mL二氯甲烷和10mL正己烷分2次進(jìn)行洗脫并收集于25mL的試管中,將其用氮?dú)獯得摑饪s至1mL,并轉(zhuǎn)移至氣相色譜GC-3800進(jìn)樣小瓶中,測其OCPs濃度.

    1.5 OCPs氣相色譜測定分析

    OCPs含量測定分析采用Varian CP-3800型氣相色譜儀分析測定,具體測定條件為:升溫程序設(shè)定初始溫度為100℃,保持1min,以20℃/min升溫至180℃,保持2min,以5℃/min升溫至250℃,保持10min;進(jìn)樣口溫度250℃,載氣為高純氮?dú)?純度99.999%),采用恒流模式,壓力為68.95kPa,總流量7mL/min,柱流量為0.677mL/min,吹掃流量為3mL/min;檢測器采用ECD檢測器,溫度設(shè)定為300℃,采用分流進(jìn)樣(分流比30:1),進(jìn)樣量為1μL,同時(shí)設(shè)定尾吹流量30mL/min.

    1.6 絮體分形維數(shù)測定

    將混凝實(shí)驗(yàn)所得絮體轉(zhuǎn)移至玻璃表面皿中,用顯微鏡數(shù)碼相機(jī)對(duì)拍攝區(qū)域的絮體進(jìn)行連續(xù)拍照(放大或縮小0.25倍),然后運(yùn)用顯微圖像分析軟件分析拍攝的絮體圖像,測定絮體周長和絮體面積,按照ln=Dln+ln對(duì)絮體的數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,式中l(wèi)n和ln呈線性關(guān)系,直線的斜率即為分形維數(shù),為一恒定常數(shù)[21].

    1.7 Zeta電位測定

    Zeta電位采用Nano–ZS90 型Zeta 電位儀(英國馬爾文公司),取少量混凝實(shí)驗(yàn)所得上清液轉(zhuǎn)移至Zeta電位儀專用U型管中,測得水樣的Zeta電位,以上步驟重復(fù)3遍,取其平均值.

    2 結(jié)果與討論

    2.1 PAC與PDMDAAC復(fù)合比例對(duì)濁度去除的影響

    本課題的前期研究表明,混凝過程中,OCPs隨高嶺土形成絮體發(fā)生吸附共沉降作用被去除,即OCPs的去除率與濁度的去除率呈現(xiàn)明顯的正相關(guān)性[22-23],因此濁度的去除率可以間接地反應(yīng)OCPs的去除效果.稱取不同質(zhì)量的PAC與PDMDAAC,分別配制PAC與PDMDAAC凈含量比例為2:1、3:1、5:1、7:1的復(fù)合混凝劑,在投藥量為1mL/L時(shí),對(duì)不同初始濁度的水樣進(jìn)行混凝實(shí)驗(yàn),得PAC-PDMDAAC復(fù)合比例與濁度去除率之間的關(guān)系如圖1.

    由圖1可知,初始濁度由200NTU升至400NTU時(shí),不同復(fù)合比例的 PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑對(duì)濁度的去除效果相差不大;但當(dāng)初始濁度為500NTU和600NTU時(shí),復(fù)合比例為5:1的PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑的除濁效果明顯高于其他.其原因在于復(fù)合混凝劑中的有機(jī)組分PDMDAAC具有較高的正電荷密度,其含量越高,復(fù)合混凝劑的電中和能力越強(qiáng),當(dāng)PAC- PDMDAAC的復(fù)合比例為2:1和3:1時(shí),在混凝過程中,會(huì)使得已經(jīng)脫穩(wěn)的膠體顆粒帶上較多的正電荷而再次達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)[24],表現(xiàn)為濁度去除率沒有達(dá)到最佳.當(dāng)PAC-PDMDAAC復(fù)合比例為5:1時(shí),少量的PDMDAAC恰好完全附著于PAC上,此時(shí),復(fù)合混凝劑也有較強(qiáng)的電中和能力,同時(shí),混凝體系沒有出現(xiàn)反渾現(xiàn)象,說明吸附架橋和網(wǎng)捕卷掃發(fā)揮重要作用[25],再加上適當(dāng)?shù)碾娭泻妥饔?使PAC-PDMDAAC復(fù)合比例為5:1時(shí)的復(fù)合混凝劑除濁效果達(dá)到最佳.隨著PAC- PDMDAAC復(fù)合比例的繼續(xù)增大,復(fù)合混凝劑的電中和能力下降,造成濁度去除率的下降.

    2.2 PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑投加量對(duì)OCPs去除的影響

    實(shí)驗(yàn)采用PAC-PDMDAAC復(fù)合比例為5:1的復(fù)合混凝劑,取制備好的初始濁度為600NTU的水樣1L于燒杯中,分別投加不同劑量的復(fù)合混凝劑,得到復(fù)合混凝劑投加量對(duì)濁度以及OCPs的去除率關(guān)系如圖2所示.

    由圖2可知,當(dāng)處理對(duì)象為600NTU的高濁度的水樣時(shí),隨著PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑投加量的增加,OCPs和濁度的去除率也相應(yīng)地得到了提高.當(dāng)投藥量為1mL/L時(shí),OCPs的去除率和濁度去除率達(dá)到最佳,分別可以達(dá)到83.0%~94.0%和97.9%.繼續(xù)增加復(fù)合混凝劑的投藥量,OCPs和濁度的去除率呈下降的趨勢,當(dāng)復(fù)合混凝劑的投藥量為3mL/L時(shí),OCPs的去除為67.6%~90.0%,除濁率也僅為94%.因此, PAC- PDMDAAC復(fù)合混凝劑的最佳投藥量為1mL/L,低于或高于最佳投藥量對(duì)OCPs和濁度的去除均不利. PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑對(duì)OCPs去除率較高的原因是PDMDAAC分子量較大,可以使PAC附著在PDMDAAC長鏈結(jié)構(gòu)上,增強(qiáng)了復(fù)合混凝劑的電中和、吸附架橋和網(wǎng)捕-卷掃作用[26],利于絮體的形成,OCPs隨著絮體形成的過程發(fā)生吸附共沉降作用而被去除.當(dāng)投藥量改變時(shí),OCPs以及濁度的去除率也隨之發(fā)生變化,是因?yàn)閺?fù)合混凝劑對(duì)OCPs的去除能力與其有機(jī)組分PDMDAAC有關(guān),PDMDAAC表面帶有較高的正電荷密度,與PAC表面的正電荷相互疊加,增強(qiáng)了復(fù)合混凝劑對(duì)OCPs的電中和能力[27-28].隨著投藥量逐漸增加到最佳投藥量時(shí),電中和作用發(fā)揮到最大,濁度去除率達(dá)到最高,同時(shí),由于絮體的吸附共沉降作用,使得OCPs去除率也達(dá)到最佳.繼續(xù)增大投藥量,會(huì)使水中原來帶負(fù)電荷的膠體變成帶正電荷的膠體,導(dǎo)致膠核表面吸附了過多的正離子,使膠體重新穩(wěn)定,從而降低了對(duì)OCPs和濁度的去除效果[3].

    2.3 原水濁度對(duì)OCPs去除的影響

    分別配制OCPs初始濃度為200ng/L且初始濁度梯度為200,300,400,500,600,700NTU的水樣各1L于燒杯中,復(fù)合混凝劑的投藥量取最佳投藥量1mL/L,進(jìn)行混凝實(shí)驗(yàn),得到OCPs和濁度的去除率如圖3.由圖3可知,OCPs和濁度去除率均隨初始濁度的升高而增大.當(dāng)初始濁度從200NTU升高到600NTU時(shí),二者的去除率均有明顯的提高,OCPs的去除率從71.3%~84.3%升高到83.0%~94.0%,濁度去除率率從79.2%升高到98%.這是因?yàn)?當(dāng)初始濁度升高時(shí),高嶺土顆粒作為水中膠體顆粒和懸浮物質(zhì),對(duì)OCPs的吸附效果也隨之增大,即活性吸附點(diǎn)的數(shù)量增加,導(dǎo)致對(duì)OCPs的吸附去除率增大;另一方面,隨著濁度的升高,復(fù)合混凝劑的共沉淀、吸附架橋和網(wǎng)捕作用明顯加強(qiáng),同時(shí)使膠體顆粒與復(fù)合混凝劑水解產(chǎn)物相互接觸、碰撞的幾率增大,繼而使產(chǎn)生的絮體量增多,導(dǎo)致對(duì)濁度和OCPs的去除率增大[20].

    2.4 慢速攪拌時(shí)間對(duì)OCPs去除的影響

    取初始濁度為600NTU、OCPs初始濃度為200ng/L的水樣作為待處理水樣,慢速攪拌速度為40r/min,慢速攪拌時(shí)間依次為5,10,15,20,25, 30min,復(fù)合混凝劑投藥量取最佳投藥量1mL/L,進(jìn)行混凝實(shí)驗(yàn),得到OCPs和濁度的去除率如圖4.由圖4可知,隨著攪拌時(shí)間的延長,濁度和OCPs的去除率呈現(xiàn)先升高后降低,最后趨于平緩的趨勢,當(dāng)慢速攪拌時(shí)間為15min時(shí),對(duì)二者的去除率達(dá)到最大.這是因?yàn)?慢攪時(shí)間過短,復(fù)合混凝劑與高嶺土形成的絮體細(xì)小松散,對(duì)OCPs的吸附或網(wǎng)捕卷掃作用有限,沉降性能差,故去除率較低.隨著慢攪時(shí)間增加,絮體顆粒物逐漸長大,其巨大的比表面積發(fā)揮了吸附和網(wǎng)布卷掃作用,有利OCPs共沉淀去除.繼續(xù)增加慢攪時(shí)間對(duì)OCPs和濁度的去除均產(chǎn)生不利影響,這主要是因?yàn)?慢攪時(shí)間過長,形成的大絮體顆粒物被打碎不利于沉降,所以濁度和OCPs去除率降低,而且延長了停留時(shí)間,能耗增加[29].通過以上分析,綜合考慮選擇PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑混凝最佳慢速攪拌時(shí)間為15min.

    2.5 pH值對(duì)OCPs去除的影響

    取制備好的初始濁度為600NTU的水樣1L于燒杯中,用1mol/L的氫氧化鈉溶液和10%的鹽酸溶液分別調(diào)節(jié)pH值為4、5、6、7、8、9,復(fù)合混凝劑的投藥量為最佳投藥量1mL/L,得到OCPs和濁度的去除率如圖5.

    由圖5可知,隨著pH值升高,PAC- PDMDAAC復(fù)合混凝劑對(duì)OCPs和濁度的去除率整體呈下降的趨勢.當(dāng)pH值為4時(shí),二者的去除率達(dá)到最大,其中,OCPs的去除率達(dá)到85.5%~ 95.9%,濁度去除率達(dá)到99.2%.這是因?yàn)楦邘X土對(duì)OCPs的吸附能力隨著pH值的改變而發(fā)生較大程度的變化.一方面,當(dāng)pH值較低時(shí),復(fù)合混凝劑的水解產(chǎn)物正電荷密度較高,電中和能力較強(qiáng)[30],而水樣整體呈現(xiàn)負(fù)電荷,較強(qiáng)的電中和更有利于OCPs以及濁度的去除.另一方面,當(dāng)pH值為4~5時(shí),Al13(OH)347+是鋁鹽水解的最主要的形式[31],該多核羥基絡(luò)合物附著在PDMDAAC長鏈上,易于和高嶺土發(fā)生電中和、吸附架橋作用而形成絮體,依靠絮體的比表面吸附或網(wǎng)捕卷掃作用使OCPs的去除率也得以提高;當(dāng)pH值進(jìn)一步增大時(shí),附著在PDMDAAC長鏈上的PAC水解產(chǎn)物中高電荷多核絡(luò)合物質(zhì)所帶電荷減少,對(duì)有機(jī)物及膠體顆粒的電中和作用減弱[32],從而導(dǎo)致絮體的減少,表現(xiàn)為OCPs和濁度的去除率降低.綜上所述,當(dāng)pH=4時(shí), OCPs和濁度去除率達(dá)到最佳.

    2.6 絮體分形維數(shù)

    向水樣中添加混凝劑后,微粒間發(fā)生相互碰撞時(shí),首先會(huì)形成較小的絮體顆粒,繼而這些顆粒會(huì)集聚形成更大的絮體從而沉降下來.這一過程中,絮體的形成是隨機(jī)碰撞發(fā)生的,是一種非線性的過程,其符合分形理論[33].絮體的分形特征能夠反應(yīng)絮體微觀結(jié)構(gòu)的改變以及絮體生長的動(dòng)態(tài)變化[34],即分形維數(shù)可用來描述顆粒與小絮體在不規(guī)則絮體結(jié)構(gòu)內(nèi)部的填充程度,能很好地描述和分析絮體結(jié)構(gòu)的形成和生長.理論上,絮體的分形維數(shù)越大,其結(jié)構(gòu)越密實(shí),沉降速度越快,混凝沉淀效果越好[35-37].取OCPs初始濃度為200ng/L,初始濁度為600NTU的水樣,分別投加0.5,1.0,1.5,2.0,2.5,3.0mL/L PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑進(jìn)行混凝實(shí)驗(yàn),將獲得的絮體采用“咖啡象”顯微鏡數(shù)碼新視窗進(jìn)行拍照以及分析處理.根據(jù)圖6、圖7,并結(jié)合表1分析可知,當(dāng)復(fù)合混凝劑的投藥量為1.0mL/L時(shí),絮體顆粒密實(shí)且體積較大,其分形維數(shù)為0.8417,達(dá)到最大,即混凝效果最好,對(duì)濁度和OCPs的去除率最大.

    結(jié)合以上分析和相關(guān)理論[38],可以得到當(dāng)絮體分形維數(shù)達(dá)到最大時(shí),絮體結(jié)構(gòu)的密實(shí)程度達(dá)到最佳,絮體的孔隙率最小,粒度分布最集中,沉降速度最快,易發(fā)生吸附、架橋網(wǎng)捕作用;而當(dāng)分形維數(shù)較小時(shí),絮體不規(guī)則程度降低,不易發(fā)生吸附和架橋作用.投藥量為1mL/L時(shí),絮體的分形維數(shù)達(dá)到最大,說明此時(shí)的吸附、架橋和網(wǎng)捕作用達(dá)到最大,表現(xiàn)為對(duì)OCPs和濁度的去除效果最佳.

    2.7 Zeta電位

    Zeta電位可以反映膠體和懸浮物的穩(wěn)定性[39-40],也可作為判斷混凝效果的重要依據(jù)[41]. Henderson等研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)Zeta電位降低到-8mV至2mV之間時(shí),有機(jī)物的去除率較為理想,且其絕對(duì)值越接近零說明混凝效果越好.

    由表1可見,隨著PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑投加量的增加,混凝后水樣的Zeta電位由-6.02mV升高至17mV.投藥量為0.5,1.0mL/L時(shí),混凝后的水樣Zeta電位分別為-6.02,-3mV,位于-8 ~2mV之間,繼續(xù)增大投藥量,Zeta電位會(huì)超出此區(qū)間,OCPs的去除率也隨之降低.當(dāng)復(fù)合混凝劑投藥量為1.0mL/L時(shí),Zeta電位的絕對(duì)值接近于零,說明最佳投藥量為1.0mL/L.這與之前實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致,進(jìn)一步證明了實(shí)驗(yàn)所得結(jié)果的正確性.

    表1 分形維數(shù)與Zeta電位Table 1 Fractal dimension and Zeta potentials

    3 結(jié)論

    3.1 模擬黃河蘭州段水體高濁度的特征,將PAC和PDMDAAC混凝劑進(jìn)行復(fù)合,制得PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑,復(fù)合比例為5:1時(shí)的PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑更有利于去除高濁度水體中的OCPs和濁度.

    3.2 當(dāng)水樣初始濁度較高時(shí),PAC -PDMDAAC復(fù)合混凝劑的最佳投加量為1mL/L,OCPs的去除率達(dá)到83.0%~94.0%,濁度去除率為98.0%,同時(shí)利用絮體分形維數(shù)和Zeta電位輔助分析表明, OCPs和濁度的去除率最高時(shí)絮體分形維數(shù)也最大,進(jìn)一步證明OCPs和濁度的去除有正相關(guān)性.

    3.3 PAC-PDMDAAC復(fù)合混凝劑更有利于去除高濁度水體中的OCPs.OCPs和濁度的去除率均隨初始濁度的增大提高而后趨于平緩.當(dāng)初始濁度從200NTU增加到600NTU時(shí),OCPs的去除率由71.3%~84.3%增加到83.0%~94.0%,濁度的去除率由79.2%增大到98%.

    3.4 慢速攪拌時(shí)間過長或過短都不利于PAC- PDMDAAC復(fù)合混凝劑對(duì)OCPs和濁度的去除,最佳慢速攪拌時(shí)間為15min.

    3.5 pH值為4的酸性水環(huán)境下,更有利于PAC-PDMDAAC對(duì)OCPs及濁度的去除,OCPs的去除率達(dá)到85.5%~95.9%,濁度的去除率為99.2%.

    劉建國,唐孝炎,胡建信.持久性生物累積性有毒污染物與國際相關(guān)控制策略和行動(dòng) [J]. 國際合作與交流, 2003,4:52-56.

    王連生.有機(jī)污染物化學(xué) [M]. 北京:科學(xué)出版社, 1991:97-103.

    李宗碩,劉鵬宇,常 青,等.強(qiáng)化混凝消除微污染水中有機(jī)氯的研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(2):251-256.

    張 紅.改性硅藻土對(duì)污水中有機(jī)污染物(苯酚)吸附性能的研究 [D]. 北京:北京工業(yè)大學(xué), 2001.

    夏 鵬,劉建廣,劉 輝,等.活性炭可吸附性在黃河水深度處理中的試驗(yàn)研究 [J]. 給水排水, 2011(3):115-118.

    Xuewei H, Aimin L, Conglin D ,et al. Treatment of nitrobenzene was tewater containing high salinity through combining res in adsorption and bio-intens ifying [J]. Industrial Water Treatment, 2007,27(12):40-42.

    Xin Z, Lingling B, Jiajia H, et al. Treatment of pH armaceutical wastewater by CaO flocculation sedimentation and resin adsorption [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2011(3):671-674.

    Cao J S, Zhang W X, Brown D G,et al. Oxidation of lindane with Fe(II)-activated sodium persulfate [J]. Environmental Engineering Science, 2008,25(2):221-228.

    Elliott D W, Spear S T, Zhang W X. Novel products from the degradation of lindane by nanoscale zero valent iron [J]. Abstracts of Papers of the American Chemical Society, 2005,229:935-936.

    韋朝海,張小璇,任 源,等.持久性有機(jī)污染物的水污染控制:吸附富集、生物降解與過程分析 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2011,30(1): 300-309.

    Hong Hl B G. Residual marrow effect of lindane in mice following irradiation [J]. Faseb Journal, 1991,5(4):485.

    G K, Ms B. Oxidation of lindane in contaminated water under solar irradiation in the presence of photo catalyst and oxidizing agents [J]. Bulgarian Chemical Communications, 2010,42(2):161-166.

    Mohamed K A, Basfar A A, Al-Kahtani H A, et al. Radiolytic degradation of malathion and lindane in aqueous solutions [J]. Radiation PHysics and Chemistry, 2009,78(11):994-1000.

    戴之荷.受污染高濁度水凈化新技術(shù) [J]. 給水排水, 2001, 27(3):2-8.

    Tang H X, Luan Z K, Wang D S, et al. Composite in organic polymer flocculants [A]. Chemical Water and Wastewater Treatment V [M]. Berlin: Czech Republic, Springer Press, 1998,25-34.

    王桂榮,張 杰. HCA陽離子絮凝劑在給水處理中的試驗(yàn)研究 [J]. 城市環(huán)境, 2001,15(4):26-27.

    GilG, Patrick W, Matthew M. Enhanced coagulation: Its effect on NOM removal and chemical costs [J]. JAW-WA. 1995,87(1):78-89.

    Moussas P A, Zouboulis A I. A new inorganic-organic composite coagulant, Consisting of polyferric sulpHate (PFS) and polyacrtlamide (PAA) [J]. Water Res, 2009,43(14):3511-3524.

    黃曼君,李明玉,任 剛,等.PFS-PDMDAAC復(fù)合混凝劑對(duì)微污染河水的強(qiáng)化混凝處理 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2011,31(3):384-389.

    王萌萌,高寶玉,曹百川,等.無機(jī)-有機(jī)復(fù)合混凝劑處理夏季引黃水庫水的對(duì)比研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2012,32(2):242-248.

    分析化學(xué)實(shí)驗(yàn)(第三版)武漢大學(xué)主編 [M]. 北京:高等教育出版社, 2002.

    劉鵬宇,夏 傳,常 青,等.聚合硫酸鐵混凝消除水中有機(jī)氯的研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(8):2382-2392.

    劉鵬宇,李宗碩,常 青,等.改性凹凸棒土及粉末活性炭助凝聚硅硫酸鋁消除微污染水中有機(jī)氯 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2004, 34(1):85-90.

    趙華章,岳欽艷,高寶玉,等.陽離子型高分子絮凝劑PDMDAAC與P(DMDAAC-AM)的合成及分析 [J]. 精細(xì)化工, 2001, 18(11):645-649.

    石寶友,湯鴻霄.聚合鋁與有機(jī)高分子復(fù)合絮凝劑的絮凝性能及其吸附特性 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2000,21(1):18-22.

    高寶玉,王 燕,岳欽艷,等.聚合鋁基復(fù)合絮凝劑的電荷特性及絮凝作用 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2003,24(1):103-106.

    張 普,喬俊蓮,王國強(qiáng),等.聚二甲基二烯丙基氯化銨對(duì)銅綠微囊藻的去除效果研究 [J]. 水處理技術(shù), 2010,36(11):15-21.

    趙曉蕾,張躍軍,李瀟瀟,等.PAC/PDM對(duì)夏季太湖預(yù)氯化高藻水的除藻效能 [J]. 南京理工大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2010, 34(4):570-574.

    李宗碩.強(qiáng)化混凝消除微污染水中有機(jī)氯的研究 [D]. 蘭州:蘭州交通大學(xué), 2009.

    曹百川,高寶玉,許春華,等. pH對(duì)鐵鹽混凝劑處理黃河水效果及生成絮體的影響 [J]. 科學(xué)通報(bào), 2010,55(9):758-763.

    齊雪梅,劉永昌.pH值對(duì)強(qiáng)化混凝去除水中微量有機(jī)物的影響 [J]. 工業(yè)用水與廢水, 2008(4):28-30.

    王梓松,謝更新,曾光明,等.聚合氯化鋁對(duì)水中雙酚A的混凝特征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2008,28(6):531-535.

    王東升,湯鴻宵.分形理論在混凝研究中的應(yīng)用于展望 [J]. 工業(yè)水處理, 2001,21(7):16-20.

    李警陽,張忠國,孫春寶,等.基于分形學(xué)的絮凝理論研究進(jìn)展 [J]. 化工進(jìn)展, 2012,31(12):2609-2625.

    Clifford P J, LI X Y, Logan B E. Settling velocities of fractal aggregates [J]. Environ. Sci. Tech., 1996,30:1911-1981.

    Da H L, Jerzy G. Fractal geometry of particle aggregates generated in water and wastewater treatment processes [J]. Environ Sci Tech, 1989,23:1385-1390.

    Waite T D. Measurement and implications of floc structure in water and wastewater treatment [J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 1999(5):27-41.

    于銜真,孫 勇,譚 娟,等.高鐵基硅混凝劑形成鉛絮體的分形維數(shù)分析 [J]. 中國石油大學(xué)學(xué)報(bào), 2014,38(4):186-191.

    曹 福,劉 紅,吳克明.聚合氯化鐵的電動(dòng)性能研究 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2007,29(9):674-677.

    Henderson R K, Parsons S A, Jefferson B. Successful removal of algae through the control of Zeta potential [J]. Separation Science and Technology, 2008,43:1653-1666.

    Liu Hui-jun. Study of ζ potential as index of coagulants treatment capacity [J]. Technology of Water Treatment, 2002,28(2):78-81.

    * 責(zé)任作者, 教授, changq47@163.com

    Efficiency of the PAC-PDMDAAC composite coagulant for eliminating the organochlorines in high-turbidity water

    HE Jian-dong, LIU Peng-yu, CHANG Qing*, ZHANG Cui-ling

    (School of Environmental and Municipal, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China)., 2016,36(6):1738~1745

    The elimination of turbidity and organochlorine (OCPs) in high-turbidity water by enhanced coagulation was studied. A composite coagulant was prepared by Poly Aluminium Chloride (PAC) and Poly Dimethyl Diallyl Propy Ammoniuml Chloride (PDMDAAC). The effect of PAC-PDMDAAC composite ratio, dosage of the composite coagulant, initial turbidity, the time for slow stirring and pH on the elimination efficiencies of turbidity and OCPs were tested and characterized by fractal dimension of flocs and Zeta potentials to verify the result. The results show that PAC-PDMDAAC ratio has great influence on the removal effect of OCPs and turbidity. The removal rates of turbidity and OCPs reach the highest values when the PAC-PDMDAAC composite ratio is 5:1, the dosage of PAC-PDMDAAC is 1ml/L, and the time for slow stirring is 15min. With the increase of initial turbidity, the removal rate of OCPs in the water is also increased which shows that the PAC-PDMDAAC apply to high turbidity water. Compared with other coagulants, The PAC-PDMDAAC composite coagulant has wide pH range suitable for use, the removal rates of turbidity and OCPs reach the best when the pH is 4. The coagulation effects are well verified and explained by measuring the fractal dimension of flocs and Zeta potential of particles.

    high turbidity water;OCPs;enhanced coagulation;PAC-PDMDAAC;composite coagulant

    X703.5

    A

    1000-6923(2016)06--08

    賀建棟(1991-),男,甘肅定西人,蘭州交通大學(xué)碩士研究生,主要從事水污染控制研究.

    2015-11-15

    國家自然科學(xué)基金(21277065);教育部長江學(xué)者和創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)(IRT0966)

    猜你喜歡
    絮體混凝劑混凝
    復(fù)配混凝劑強(qiáng)化處理生活污水試驗(yàn)分析
    云南化工(2021年6期)2021-12-21 07:31:02
    復(fù)合高分子混凝劑處理高爐煤氣洗滌水的試驗(yàn)研究
    昆鋼科技(2021年4期)2021-11-06 05:31:02
    水處理混凝劑的分類及未來發(fā)展探究
    污水處理廠二級(jí)出水中混凝沉淀工藝的應(yīng)用
    電解制備新型混凝劑及其混凝特性
    混凝沉淀法處理含鉛礦坑涌水
    PAC投加對(duì)絮體破碎后再絮凝特性和顆粒去除的影響
    絮體強(qiáng)度的研究進(jìn)展
    化工管理(2014年9期)2014-12-11 05:45:58
    顆粒成像技術(shù)用于絮體分形結(jié)構(gòu)研究
    超聲強(qiáng)化混凝處理冬季松花江水有機(jī)物的研究
    麻豆乱淫一区二区| 亚洲欧美成人精品一区二区| 观看美女的网站| 欧美亚洲 丝袜 人妻 在线| h视频一区二区三区| 搡老岳熟女国产| 欧美成人午夜精品| 99久国产av精品国产电影| 少妇猛男粗大的猛烈进出视频| 国产成人欧美在线观看 | 国产精品偷伦视频观看了| 少妇被粗大的猛进出69影院| 久久狼人影院| 亚洲专区中文字幕在线 | 欧美在线黄色| 伊人久久大香线蕉亚洲五| 王馨瑶露胸无遮挡在线观看| 久久影院123| 中国国产av一级| 国产亚洲最大av| 免费观看a级毛片全部| 免费观看a级毛片全部| 哪个播放器可以免费观看大片| 久久天躁狠狠躁夜夜2o2o | 女人久久www免费人成看片| 免费少妇av软件| 久久人人97超碰香蕉20202| 亚洲成人手机| 亚洲色图综合在线观看| 亚洲国产精品一区三区| 黑人欧美特级aaaaaa片| 国产人伦9x9x在线观看| 成人漫画全彩无遮挡| 校园人妻丝袜中文字幕| 啦啦啦中文免费视频观看日本| 日韩大片免费观看网站| 视频在线观看一区二区三区| 日韩一本色道免费dvd| 男女之事视频高清在线观看 | 国产精品一区二区精品视频观看| 美女福利国产在线| 国产成人免费无遮挡视频| 久久ye,这里只有精品| 久久久久人妻精品一区果冻| 日韩大片免费观看网站| 欧美精品一区二区免费开放| 永久免费av网站大全| 欧美精品人与动牲交sv欧美| 狠狠婷婷综合久久久久久88av| av有码第一页| 五月开心婷婷网| 黄片小视频在线播放| 赤兔流量卡办理| 另类亚洲欧美激情| 男女无遮挡免费网站观看| 国产淫语在线视频| 日韩欧美一区视频在线观看| 国产亚洲av片在线观看秒播厂| 国产精品久久久av美女十八| 男人添女人高潮全过程视频| 精品人妻在线不人妻| 老汉色av国产亚洲站长工具| 国产高清不卡午夜福利| 九草在线视频观看| 大陆偷拍与自拍| av网站免费在线观看视频| 久久久久久久久久久久大奶| 国产精品 国内视频| 亚洲激情五月婷婷啪啪| 最新的欧美精品一区二区| av网站免费在线观看视频| 香蕉国产在线看| 亚洲天堂av无毛| 国产97色在线日韩免费| 成人国产麻豆网| 国产熟女午夜一区二区三区| av片东京热男人的天堂| 一级片'在线观看视频| 国产男女内射视频| 久久久久精品国产欧美久久久 | 国产精品嫩草影院av在线观看| 九色亚洲精品在线播放| 黄网站色视频无遮挡免费观看| 国产精品久久久久久久久免| 国产精品一二三区在线看| 中文字幕制服av| 欧美av亚洲av综合av国产av | 久久久精品国产亚洲av高清涩受| 免费在线观看黄色视频的| 午夜老司机福利片| 操美女的视频在线观看| 少妇的丰满在线观看| 国产精品免费大片| 亚洲欧洲精品一区二区精品久久久 | 欧美日韩综合久久久久久| av.在线天堂| 美女大奶头黄色视频| 色精品久久人妻99蜜桃| 国产 一区精品| 国产精品国产三级专区第一集| 最黄视频免费看| 少妇人妻 视频| 精品一区二区免费观看| 成人三级做爰电影| 黑人猛操日本美女一级片| 人人澡人人妻人| 99久国产av精品国产电影| 色婷婷久久久亚洲欧美| 亚洲欧美激情在线| 999久久久国产精品视频| 精品国产一区二区三区四区第35| 男人添女人高潮全过程视频| 国产精品久久久人人做人人爽| 捣出白浆h1v1| 中文字幕另类日韩欧美亚洲嫩草| 欧美亚洲 丝袜 人妻 在线| 在线观看免费午夜福利视频| 国产激情久久老熟女| 国产成人av激情在线播放| 毛片一级片免费看久久久久| 免费黄色在线免费观看| 飞空精品影院首页| 丁香六月天网| 亚洲欧美色中文字幕在线| 国产不卡av网站在线观看| 久久久国产精品麻豆| 大陆偷拍与自拍| 午夜日本视频在线| 18在线观看网站| 色婷婷av一区二区三区视频| 国产片内射在线| 少妇猛男粗大的猛烈进出视频| 国产精品一区二区精品视频观看| 国产在线一区二区三区精| 午夜福利一区二区在线看| 亚洲精品一二三| 亚洲人成77777在线视频| 免费人妻精品一区二区三区视频| 少妇被粗大猛烈的视频| 爱豆传媒免费全集在线观看| 精品午夜福利在线看| 久久午夜综合久久蜜桃| 中文字幕高清在线视频| 老司机深夜福利视频在线观看 | 99精国产麻豆久久婷婷| 午夜日本视频在线| 久久久精品国产亚洲av高清涩受| 国产一区亚洲一区在线观看| 激情五月婷婷亚洲| 嫩草影院入口| 国产精品 欧美亚洲| 激情五月婷婷亚洲| 精品少妇内射三级| 日韩 亚洲 欧美在线| 美女国产高潮福利片在线看| 狠狠精品人妻久久久久久综合| h视频一区二区三区| 性高湖久久久久久久久免费观看| 天堂中文最新版在线下载| 日韩av在线免费看完整版不卡| 日韩精品有码人妻一区| √禁漫天堂资源中文www| 王馨瑶露胸无遮挡在线观看| 狂野欧美激情性bbbbbb| 高清欧美精品videossex| 日韩伦理黄色片| 又粗又硬又长又爽又黄的视频| 欧美精品av麻豆av| 国产1区2区3区精品| 热99国产精品久久久久久7| 在线 av 中文字幕| 飞空精品影院首页| 国产午夜精品一二区理论片| 久久人妻熟女aⅴ| 少妇被粗大猛烈的视频| 亚洲一卡2卡3卡4卡5卡精品中文| 免费在线观看黄色视频的| www.精华液| 国产免费视频播放在线视频| 亚洲四区av| 亚洲av综合色区一区| 日韩 欧美 亚洲 中文字幕| 国产欧美亚洲国产| 午夜福利网站1000一区二区三区| 国产 一区精品| 色综合欧美亚洲国产小说| 午夜免费鲁丝| 在线 av 中文字幕| 嫩草影视91久久| 免费看不卡的av| 欧美日韩一区二区视频在线观看视频在线| 亚洲激情五月婷婷啪啪| 少妇人妻 视频| 黄片播放在线免费| 一二三四在线观看免费中文在| 欧美av亚洲av综合av国产av | 久久ye,这里只有精品| 高清欧美精品videossex| 国产爽快片一区二区三区| 亚洲国产精品999| 久久人妻熟女aⅴ| 99久久精品国产亚洲精品| 国精品久久久久久国模美| 少妇人妻精品综合一区二区| 国产精品久久久av美女十八| 19禁男女啪啪无遮挡网站| 超色免费av| 国产精品免费大片| 王馨瑶露胸无遮挡在线观看| 欧美成人午夜精品| 日韩精品免费视频一区二区三区| a级片在线免费高清观看视频| 大话2 男鬼变身卡| 亚洲av成人精品一二三区| 校园人妻丝袜中文字幕| 99热全是精品| 美女午夜性视频免费| 久久久久久久久久久免费av| 国产一区二区三区av在线| 亚洲国产中文字幕在线视频| 高清欧美精品videossex| 国产深夜福利视频在线观看| 成年人免费黄色播放视频| 日韩大码丰满熟妇| 熟女少妇亚洲综合色aaa.| 在线 av 中文字幕| 国产日韩欧美在线精品| 人成视频在线观看免费观看| 亚洲av福利一区| 美女福利国产在线| 婷婷成人精品国产| 18禁国产床啪视频网站| 麻豆av在线久日| 免费久久久久久久精品成人欧美视频| 超碰成人久久| 一个人免费看片子| 精品免费久久久久久久清纯 | 精品一品国产午夜福利视频| 国产伦人伦偷精品视频| av片东京热男人的天堂| 好男人视频免费观看在线| 男人舔女人的私密视频| 看十八女毛片水多多多| 只有这里有精品99| 久久热在线av| 秋霞在线观看毛片| 亚洲精华国产精华液的使用体验| 视频在线观看一区二区三区| 成人影院久久| 国产日韩欧美视频二区| 80岁老熟妇乱子伦牲交| 亚洲国产精品一区二区三区在线| 日本一区二区免费在线视频| 天堂8中文在线网| 国产精品99久久99久久久不卡 | 国产欧美日韩综合在线一区二区| 啦啦啦中文免费视频观看日本| 激情视频va一区二区三区| 两个人免费观看高清视频| 高清黄色对白视频在线免费看| 亚洲精品中文字幕在线视频| 国产午夜精品一二区理论片| 伊人亚洲综合成人网| 夫妻午夜视频| 黄色视频在线播放观看不卡| 赤兔流量卡办理| 亚洲精品日韩在线中文字幕| 国产人伦9x9x在线观看| 国产亚洲一区二区精品| 人妻一区二区av| av福利片在线| 成人漫画全彩无遮挡| 韩国高清视频一区二区三区| 国产一卡二卡三卡精品 | 亚洲一级一片aⅴ在线观看| 女人爽到高潮嗷嗷叫在线视频| 自线自在国产av| 看十八女毛片水多多多| 性少妇av在线| 大片免费播放器 马上看| 日日啪夜夜爽| 99国产综合亚洲精品| 成年女人毛片免费观看观看9 | 国产成人精品在线电影| 日本色播在线视频| 一区二区三区四区激情视频| 欧美亚洲日本最大视频资源| 看十八女毛片水多多多| 亚洲一级一片aⅴ在线观看| 热99国产精品久久久久久7| 日本欧美视频一区| 久久免费观看电影| 国产人伦9x9x在线观看| 亚洲三区欧美一区| 99国产精品免费福利视频| 青草久久国产| 久久青草综合色| 亚洲少妇的诱惑av| 国产有黄有色有爽视频| 精品久久蜜臀av无| 国产精品久久久久成人av| 成年动漫av网址| 成人手机av| 大片免费播放器 马上看| 99久久人妻综合| 成人毛片60女人毛片免费| 国产精品免费大片| 久久人人爽人人片av| 午夜福利,免费看| 日本午夜av视频| 91精品伊人久久大香线蕉| 亚洲国产精品国产精品| 男女之事视频高清在线观看 | 国产黄色免费在线视频| 日本av手机在线免费观看| 自线自在国产av| 成人毛片60女人毛片免费| 9色porny在线观看| 如何舔出高潮| 国产av精品麻豆| 午夜激情久久久久久久| 啦啦啦啦在线视频资源| 久久久久精品人妻al黑| 一区二区av电影网| 不卡av一区二区三区| 精品人妻在线不人妻| 街头女战士在线观看网站| 免费观看性生交大片5| 一个人免费看片子| 国产精品 国内视频| 久久热在线av| 国产在线一区二区三区精| 一级毛片黄色毛片免费观看视频| 国产精品秋霞免费鲁丝片| 在现免费观看毛片| 午夜福利,免费看| 日韩精品有码人妻一区| av不卡在线播放| 青春草视频在线免费观看| 久久性视频一级片| 91精品国产国语对白视频| 久久久国产欧美日韩av| 亚洲一区二区三区欧美精品| 9色porny在线观看| 伊人久久大香线蕉亚洲五| 免费观看av网站的网址| 男女边吃奶边做爰视频| 97精品久久久久久久久久精品| 91精品三级在线观看| 女人精品久久久久毛片| 中文乱码字字幕精品一区二区三区| 日韩欧美一区视频在线观看| 麻豆av在线久日| 午夜免费鲁丝| 欧美97在线视频| 丝袜美腿诱惑在线| xxx大片免费视频| 国产黄色视频一区二区在线观看| a级片在线免费高清观看视频| 成人黄色视频免费在线看| 超碰成人久久| av视频免费观看在线观看| 欧美人与性动交α欧美精品济南到| 色播在线永久视频| 久久精品熟女亚洲av麻豆精品| 国产黄频视频在线观看| 丰满少妇做爰视频| 午夜影院在线不卡| 一级片免费观看大全| 2018国产大陆天天弄谢| 激情视频va一区二区三区| 免费高清在线观看日韩| 国产成人啪精品午夜网站| 另类精品久久| 国产男女超爽视频在线观看| 自拍欧美九色日韩亚洲蝌蚪91| 久久精品久久久久久久性| 狠狠婷婷综合久久久久久88av| 成人漫画全彩无遮挡| 亚洲图色成人| 永久免费av网站大全| 综合色丁香网| 999久久久国产精品视频| 满18在线观看网站| 久久青草综合色| 欧美在线黄色| 男人操女人黄网站| 国产精品嫩草影院av在线观看| 欧美黑人欧美精品刺激| 一区二区av电影网| 亚洲一区中文字幕在线| 99re6热这里在线精品视频| 日本wwww免费看| 秋霞在线观看毛片| 欧美最新免费一区二区三区| 亚洲综合色网址| 久久久久精品久久久久真实原创| 日韩成人av中文字幕在线观看| 精品亚洲成国产av| 亚洲av国产av综合av卡| 久久精品国产综合久久久| 午夜免费男女啪啪视频观看| 久久久精品国产亚洲av高清涩受| 亚洲欧美精品综合一区二区三区| 日本黄色日本黄色录像| 精品久久久久久电影网| 日韩中文字幕欧美一区二区 | 中文字幕人妻丝袜制服| 久久青草综合色| 国产精品香港三级国产av潘金莲 | 亚洲国产av新网站| 久久久久国产精品人妻一区二区| 午夜福利免费观看在线| 熟女少妇亚洲综合色aaa.| 自线自在国产av| 18在线观看网站| 在现免费观看毛片| 性高湖久久久久久久久免费观看| 一级毛片电影观看| 一个人免费看片子| 美女主播在线视频| 下体分泌物呈黄色| 九草在线视频观看| 久久久精品94久久精品| 亚洲伊人色综图| 街头女战士在线观看网站| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 亚洲久久久国产精品| 男女边吃奶边做爰视频| 嫩草影视91久久| 一级,二级,三级黄色视频| 久久精品国产综合久久久| 国产精品久久久人人做人人爽| 桃花免费在线播放| 免费看av在线观看网站| 久久久久久久久久久久大奶| 一二三四中文在线观看免费高清| 免费少妇av软件| 最黄视频免费看| 亚洲精品成人av观看孕妇| 色网站视频免费| 观看美女的网站| 国产精品香港三级国产av潘金莲 | 国产麻豆69| 国产一级毛片在线| 亚洲一区二区三区欧美精品| 一级毛片我不卡| 亚洲第一青青草原| av又黄又爽大尺度在线免费看| 在线亚洲精品国产二区图片欧美| 汤姆久久久久久久影院中文字幕| 成人国产av品久久久| 美女福利国产在线| 亚洲,欧美精品.| 又粗又硬又长又爽又黄的视频| www.自偷自拍.com| 青草久久国产| 国产黄色视频一区二区在线观看| 丝袜美腿诱惑在线| 国精品久久久久久国模美| 亚洲视频免费观看视频| 午夜激情久久久久久久| 国产日韩欧美亚洲二区| 亚洲美女视频黄频| 欧美亚洲日本最大视频资源| 久久天躁狠狠躁夜夜2o2o | 久热爱精品视频在线9| 久久人妻熟女aⅴ| 亚洲国产欧美网| 日韩,欧美,国产一区二区三区| 两个人看的免费小视频| 久久婷婷青草| 中文字幕色久视频| 亚洲少妇的诱惑av| 日本一区二区免费在线视频| 热re99久久精品国产66热6| 精品福利永久在线观看| 色播在线永久视频| 欧美黑人欧美精品刺激| 久久久精品94久久精品| 国产免费又黄又爽又色| 18禁裸乳无遮挡动漫免费视频| 韩国精品一区二区三区| 国产精品偷伦视频观看了| a 毛片基地| 成年美女黄网站色视频大全免费| 嫩草影院入口| 美女高潮到喷水免费观看| 色视频在线一区二区三区| 亚洲精品久久成人aⅴ小说| 亚洲综合色网址| 高清在线视频一区二区三区| 国产国语露脸激情在线看| 午夜精品国产一区二区电影| 波多野结衣一区麻豆| 韩国av在线不卡| 欧美精品人与动牲交sv欧美| 无限看片的www在线观看| 国产熟女欧美一区二区| 久久韩国三级中文字幕| 捣出白浆h1v1| 欧美日韩视频高清一区二区三区二| 久久精品aⅴ一区二区三区四区| 亚洲综合色网址| 欧美在线黄色| 中文字幕色久视频| 丝袜喷水一区| 十分钟在线观看高清视频www| 国产乱人偷精品视频| 久久久精品国产亚洲av高清涩受| 女人被躁到高潮嗷嗷叫费观| 久久99精品国语久久久| 久久人人爽人人片av| 免费高清在线观看视频在线观看| 国产精品免费视频内射| 亚洲一区二区三区欧美精品| 免费黄色在线免费观看| 超色免费av| 激情视频va一区二区三区| 黄片无遮挡物在线观看| 青春草国产在线视频| 亚洲精品视频女| 久久人人爽人人片av| 一级,二级,三级黄色视频| 狂野欧美激情性bbbbbb| 亚洲国产欧美一区二区综合| 国产精品久久久久久精品电影小说| 久久99一区二区三区| 国产精品久久久久久精品电影小说| 亚洲av欧美aⅴ国产| av女优亚洲男人天堂| 伊人亚洲综合成人网| 丝袜脚勾引网站| av网站免费在线观看视频| 丝袜脚勾引网站| 久久久亚洲精品成人影院| 狂野欧美激情性bbbbbb| 久久免费观看电影| 亚洲欧美日韩另类电影网站| 麻豆av在线久日| 国产亚洲av高清不卡| 一区二区三区精品91| 99热全是精品| 婷婷色麻豆天堂久久| 久久人人爽人人片av| 久久性视频一级片| 国产一级毛片在线| 日本色播在线视频| 黄色 视频免费看| 亚洲第一区二区三区不卡| 亚洲成人手机| 亚洲av日韩精品久久久久久密 | 爱豆传媒免费全集在线观看| 免费少妇av软件| 欧美日韩亚洲国产一区二区在线观看 | 老汉色av国产亚洲站长工具| 最近中文字幕高清免费大全6| 黄色一级大片看看| 中文字幕av电影在线播放| 五月开心婷婷网| 好男人视频免费观看在线| 天天添夜夜摸| 日本欧美国产在线视频| 日韩人妻精品一区2区三区| 九色亚洲精品在线播放| 婷婷色麻豆天堂久久| 韩国高清视频一区二区三区| 国产一区二区三区av在线| 性色av一级| 看非洲黑人一级黄片| 精品人妻一区二区三区麻豆| 一本—道久久a久久精品蜜桃钙片| 亚洲av成人不卡在线观看播放网 | 赤兔流量卡办理| 综合色丁香网| 久久女婷五月综合色啪小说| 婷婷色综合www| 交换朋友夫妻互换小说| 99热全是精品| 亚洲一卡2卡3卡4卡5卡精品中文| 日韩制服丝袜自拍偷拍| 成人国语在线视频| 久久国产精品男人的天堂亚洲| 国产激情久久老熟女| 亚洲成人国产一区在线观看 | 热re99久久国产66热| videosex国产| 亚洲精品国产av成人精品| 黄频高清免费视频| 少妇人妻精品综合一区二区| 国产精品一国产av| 亚洲精品一区蜜桃| 国产男人的电影天堂91| 成人午夜精彩视频在线观看| 国产亚洲最大av| 国产在线视频一区二区| 99久久综合免费| 美女大奶头黄色视频| 啦啦啦啦在线视频资源| 国产成人91sexporn| 日韩精品免费视频一区二区三区| 久久人人爽av亚洲精品天堂| 看免费成人av毛片| 美国免费a级毛片| 国产黄色免费在线视频| 伊人久久大香线蕉亚洲五| 国产97色在线日韩免费| 日韩欧美一区视频在线观看| 精品一区二区三区av网在线观看 | 搡老岳熟女国产| 久久久国产一区二区| 少妇被粗大的猛进出69影院| 男女高潮啪啪啪动态图| 亚洲成人国产一区在线观看 | 丰满乱子伦码专区|